曝气生物滤池运行中出现的问题.doc

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1、前置反硝化曝气生物滤池调试中出现的问题及解决措施1工程概况曝气生物滤池(BAF)是结合了生物接触氧化和给水处理中快滤池的设计理念，集生物吸附、物理截留和生物氧化为一体的污水处理工艺[1~4]，目前国内越来越多的污水处理工程选用此工艺。某污水厂位于市中心，由于该地区地势起伏较大，用地紧张，处理水量大(8×104m3／d)，出水水质需达到《城镇污水处理厂污染物排放标准》(GB18918—2002)的一级A标准，经多方比选后采用了前置反硝化曝气生物滤池工艺，设计水质。2工艺流程来自城市管网的污水经过提升后进人中、细格栅和沉砂池，由底部进入内置斜管的水解沉淀池进行水解酸化，其出水与一定比例的硝化

2、回流液一起进入DN生物滤池，出水在CN池配水廊道处加FeCl3化学除磷后，流入CN除碳硝化池进行硝化，再经紫外消毒后排人深海。3调试中出现的问题及解决方法3．1水解酸化沉淀池此工程中预处理主体设施是水解酸化沉淀池，其设计目的一方面是将污水中的悬浮有机污染物、溶解性复杂有机物转化成小分子易降解的有机物，从而提高污水的可生化性；另一方面通过向进水中投加一定量的混凝剂，在水解酸化沉淀池中形成污泥悬浮层，对污水中的悬浮物进行截留和吸附，从而满足DN池对SS的进水要求。通过现场调试发现，水解酸化沉淀池没有起到应有的水解酸化作用。启动初期，未接种厌氧污泥，而是在水解池进水处投加PAM和FeCl3作除

3、磷剂，产生的絮凝物与悬浮物在水解池中形成悬浮污泥。在调试期间对水解酸化沉淀池进、出水的pH、挥发性脂肪酸(VFA)进行了为期一个月的监测，结果显示水解酸化出水pH值仍维持在7左右，而且VFA的增值很小。这表明水解酸化沉淀池的水解作用很弱，没有达到设计要求。其次，水解池抗冲击负荷能力较弱。水解池出水SS过高，达到了150～220mg／L，造成DN池阻塞过快，反洗不及时，水头损失很快超过了设计值而使水解池水流不畅。通过现场调研及分析，水解池出水SS过高的原因可归结于以下几方面：一是水解池与DN池间的水头损失设计值(18kPa)过小，二是进水流量超过了设计值，使水解池上升流速增加，悬浮污泥层上

4、移，大量浮渣随出水流走；三是由于格栅出水口有两处0．5m深的跌水，水解池进水中有空气混入，使污泥上浮；四是除磷化学药剂的加入使水解池的产泥量过大。根据工程实际情况，决定采用以下整改措施：①控制进水流量在设计范围以内；②在水解池进水管处设排气阀排气；③水解池出水堰设浮渣挡板；④每个水解池出水廊道设2mm的细滤网；⑤取消水解池进水处加药点以减少水解池沉泥量。采取以上措施以后，水解池对各污染指标的去除率均达到设计值。3．2DN池该工艺中DN池内脱氮主要是通过反硝化作用，即清水池回流水中含有的硝酸盐在缺氧条件下由滤料上生长的兼性细菌利用碳源进行反硝化，使硝酸盐氮转化为氮气逸出。图2为沿滤料层高度

5、水质检测指标的变化趋势，由总氮的变化可以直观地看出DN池除氮效率较低(去除率为30％左右)。该工艺的DN池进水C／N值偏低(一般为2～3)，而反硝化需要较多的碳源，一般C／N值在4：1以上才能保证反硝化的有效进行。由于回流液挟带溶解氧，致使DN池进水口处溶解氧浓度达到1．3mg／L，好氧型异养菌在此繁殖而争夺一部分BOD5，能被反硝化菌利用的BOD严重不足，可见C／N值低和人口处溶解氧高是制约DN池反硝化效率的主要原因。综合以上分析，决定采用以下解决措施：一是增加滤料层高度，以提高反硝化菌的生物量和污水在反硝化段的停留时间，使反硝化更彻底，但滤料每增高1m大约增加2．5kPa的水头损失；

6、二是投加易被微生物利用的碳源(如甲醇、葡萄糖)以增大入口处DO消耗，减少异养菌对反硝化菌的抑制作用；三是适当降低回流比，减少回流液携带的溶解氧量。调试期间，在改变DN池回流比的同时检测各项水质参数的去除率，结果如表2所示。可以看出增大回流比，对COD和NH3–N的去除率都略有提高，但总氮去除率先增大后减小，表明回流到DN池中硝酸盐的增加量已经超过了反硝化脱氮量而导致整体TN去除率降低。因此，采用回流比为130％，同时在保证正常过水和反冲洗的前提下，通过水头损失核算在原有2．7m滤料的基础上增加0．5m高滤料，延长污水在滤料内(尤其是反硝化段)的停留时间，促进反硝化作用。经过两周的运行，D

7、N池出水各项指标正常。3．3CN池一般认为生物膜法不会出现丝状菌膨胀，但是在调试过程中发现BAF系统内有丝状菌过度生长的现象，表现为出水SS和COD明显升高，系统中悬浮着很多白色棉花状的物质。镜检发现主要为丝状菌。对丝状菌膨胀的主要原因[3]进行排查，最后认为是由于进水中有机污染物浓度较高，在CN池进水处消耗了大量DO，由于DO过低而引起丝状菌孳生。因此采取了加大曝气量的措施，两天后水质恢复正常。水温降低时硝化反应受抑制，出水氨氮不